范文一：我国煤炭开采和燃烧过程中的硫污染对土壤环境的影响

我国煤炭开采和燃烧过程中的硫污染对土壤环境的影 响

郝庆菊 , 王其存 (中国科学院长春地理研究所 , 吉林 长春 130021)

摘要 :我国煤炭在开采和燃烧过程中形成的硫 污染物主要是酸性矿井水 和二氧化硫 , 由煤 炭燃烧造成 的硫的干 湿沉降以及 煤炭 开采过程中形成的酸性矿井水使土壤的物理化学性质发生变化 , 从而对土壤造成严重的破坏 。 主要表现在造成土壤中可 溶性硫 酸盐的大幅度升高 ; 引起土壤的 p H 值下降 ; 植物营 养元素 特别是 K 、 Na 、 Ca 、 Mg 等产 生淋失 ; 活 性铝 溶出量 增加 ; 有毒 重金 属活 化 ; 抑制土壤酶的活性等方面 。 可以通过脱硫除尘 、 加强绿化 、 建 立合理的工 业布局 、 加入土壤 改良剂等措 施来减 少硫污染 物的 排放量和改善其对土壤环境的影响 , 但总量控 制是关键 , 是最根本的途径 。

关键词 :煤炭 ; 土壤环境 ; 酸雨 ; 酸性矿井水

中图分类号 :X53文献标识码 :A 文章编号 :1008-2301(2001) 02-0034-05

Effects of The Sulphuric Pollutants Caused by The Mining and Combustion of Coal on The Soil Environment in China. HAO Qing-ju, WANG Qi-cun(Changchun Institute of Geography, Chinese Academy of Sciences, Gilin Changchun 130021, China). Environmental Protection of Xinjiang 2001, 23(2) :34-38

Abstract:Sulphuric pollutants caused by the exploitation and c ombustion of c oal are mainly sulphur dioxide and acid mining wa ter . And in our country sulphur dioxide is the most important pollutant to result in acid rain, dry and wet sulphuric deposition caused by the coal combustion and the acid mining water can chang the physical and chemical characters of the soil. Therefore sulphuric pollutants have caused severe damage to the soil environment. These effects include increase of soluble sulphate level in the soil; decrease of pH of the soil; activation of Al 3+and harmful metals; restraint of microorganism function etc. By means of re moving sulphur in the coal; carrying out virescence; constructing reasonable industrial layout; adding limestone to the soil to cut do wn the emission of sulphuric pollutants and improve the soil. But controling the total e mission is the most important measure and the most essential approach.

Key words:coal; soil environment; acid rain; acid mining water

近来年 , 随着经济的发展和人口的迅速增长 , 我 国的环境污染日益严重 , 其中 煤炭开采和燃烧过程 中形成的硫污染已成为我国十分突出 的环境问题。 我国是一个以煤炭为主的能源消耗大国 , 煤在商品 能源消费结构中约占 75%, 并且在今后相当长的一 段时期内仍将是主要的能 源。目前 , 我国 煤炭年消 耗量 已从 1990年 的 9. 8@108t 增 加 到 1997年 的 14. 48@108t, 1998年 全 国 SO 2的 排 放 量为 2090@ 104t 。我国 SO 2的排放大部分来自于煤炭的燃烧 , 它 是我国最主要的两大大气污染物之一 , 也是形成酸 雨的主要成分 , 正是由于 SO 2的作用使我国成为东亚 地区降水酸性最强、 酸雨区面积最大的国家。目前 , 我国受酸雨危害的面积占国土面积的 40%, 每年以 1042[1]。 2 态环境遭到严重的破坏 , 中国南部很多地区的土壤 和土壤水已经被酸化 , 严重影响了森林和其他植物 的生命力。我国的酸雨区与酸性土 壤区相重叠 , 一 些地方的土壤被酸化后 , 在自然条件下 , 逆转比较困 难 , 对土壤环境产生不良影响。另一方面 , 由于我国 煤炭开采量十分巨大 , 居世界前列 , 而开采技术、 防 治措施比较落后 , 所以酸性矿井水的排放量也很大 , 对土壤环境造成的危害也不容忽视。

1煤炭开采和燃烧过程中硫污染物的形成

1. 1煤炭开采过程中硫污染物的形成

煤炭开采过程中所形成的硫污染物主要为硫氧 :15

新疆环境保护 2001, 23(2) :34~38Environ mental Protection of Xinjiang

化而形成的酸性矿井水和煤炭未经开采时 , 埋藏在 地下 , 是一种还原环境 , 当对煤炭进行开采时 , 破坏 了它原有的还原环境 , 使它暴露在空气之中 , 硫与氧 气充分接触而被氧化。由于我国煤层中硫化物的含 量较高 , 尤其是在南方和西南地区 , 煤的含硫量多在 2%~6%, 甚至高达 4%~8%, 所以经过物理、 化学、 生物的作用 , 有机物和硫铁矿 在有氧条件下形成硫 酸。这样经煤矿排出的污水中由于硫酸盐的形成而 呈酸性。

1. 2煤炭燃烧过程中硫污染物的形成

煤炭燃烧 过程 中形成 的硫污 染物主 要是 SO 2。 在燃烧过程中 , 由于温度的升高 , 再加上辐射和对流 换热作用的影响 , 煤炭中的有机硫先热解 , 随着温度 的继续升高和煤在炉内停留时间的延长 , 有机硫和 无机硫逐渐析出 , 并在氧气的作用下被氧化成 SO 2。 大气中的 SO 2经过光化学氧化反应和非均相催 化氧化反应转化成 SO 3, 最终转变成硫酸或硫酸盐。 在光照充足的情况下 , 如果大 气中存在烃类和氮氧 化物 , SO 2的光氧化速率增大 10倍 , 在光化学烟雾形 成时 , SO 2的氧化速率每小时可达 5%~10%。在大 气相对湿度较高 , 同时又存在铁、 锰等金属气化物微 尘粒时 , SO 2和氧可在金属氧化物的表面上发生非均 相的催化氧化反应。当大气中存在 NH +4时 , SO 2氧 化速度将增大 , 最终生成硫酸铵气溶胶。

2煤炭开采和燃烧过程中的 硫污染对土壤环境的 影响

由于我国工业化的快速发展 , 煤炭的 产量和消 耗量都在不断的增加 , 酸性矿井水和 SO 2的排放量也 在日益增加。据 Hans(1993) 预测 , 近年 SO 2排放量持 续上升 , 预计在 2000, 2010, 2020年分别达到 2098@ 104t 、 2767@104t 、 3128@104t, 2020年 SO 2的排放量比 1990年将增加 80%以上 [2], 到那时 , 中国将可能成为 世界上三大酸雨区中最大的 SO 2排放国。酸性矿井 水以及由 SO 2形成的酸雨对土壤环境的影响非常严 重 , 在我国南方地区 , 由于当地因煤炭消耗而产生的 SO 2排放量巨大 , 再加以上经过中长距离传输而来的 SO 2, 使得南方酸雨强度大 , 面积广 , 南方的土壤一般 呈酸性 , 所以酸雨对土壤环境的影响特别恶劣 ; 在北 方地区 , 虽然因煤炭消耗而产生的 SO 2排放量远远大 于南方地区 , 但由于北方是碱性土 , 大气中碱性阳离 象状况也不如南方有利于酸性污染物的形成。所以 北方除少数几个城市降水呈酸性外 , 大部分地区降 水为中性 , 个别城市偏碱性。故酸雨对我国北 方地 区的土壤影响不如南方地区严重。

2. 1土壤中可溶性硫酸盐大幅度升高

酸性矿井水和酸雨中都含有大量的 SO 2-4, 进入 土壤后不但会造成土壤中可溶性硫酸盐的大幅度升 高 , 还会使土壤板结化。在南方水稻田 , 土壤处于一 种强厌氧环境 , 土壤中的大量可溶性硫酸盐转化成 硫化氢和硫化物 , 硫化氢对高等植物的根及微生物 有毒 , 游离态的硫化物与植物的根相接触时 , 也会产 生直接的毒性。

酸性矿井水浇 灌农田 , 造成 污灌土壤中各 种形 态的硫与清灌土壤相比都有所增加 , 特别是水溶性 硫和吸附性硫增加幅度最大 (见表 1) 。从而引起土 壤中硫的积累问题 , 使土质变坏 , 农作物果实的质量 下降 , 农作物减产甚至死亡。而且酸性矿井水 中溶 解有大量重金属 , 进一步对土壤及农作物造成危害。 表 1调查区土壤中硫的含量及部分理化指标 [3]

Tab. 1The content of sulphur and partly physical and che mical charactris m i n the researched siol mg/kg

形 态 层次 清灌土壤 污灌土壤 (A) *污灌土壤 (B) **A 与 B 平均 水溶性硫

上层 30. 985. 4253169. 2下层 55. 060. 312793. 9吸附性硫

上层 12. 739. 055. 447. 2下层 34. 636. 542. 539. 5盐酸可溶 上层 53. 682. 390. 286. 3性硫 下层 64. 967. 166. 366. 7有机硫

上层 56392318511387下层 306359337348总 硫

上层 660113022501690下层 460523573548土壤有机 上层 3. 434. 435. 324. 38质 (%) 下层 1. 832. 212. 402. 31土壤 pH

上层 5. 415. 104. 594. 85下层 5. 295. 955. 555. 75注 :*晚稻受害不明显的农田土壤 ; **晚稻受害明 显的农 田土壤 。

2. 2土壤酸化

土壤酸化是指土壤交换性酸的增加或 (和 ) 交换 性盐基的减少。酸性物质进入土壤后 , 由于 H +的输 入 , 土壤中和酸的能力减弱 , 土壤的 pH 值下降 , 并且 酸性物质会消耗掉土壤中大量的钙离子和其它盐基 阳离子 , 随着酸性物质输入的不断增加 , 土壤的缓冲 35

第 2期 郝庆菊等 :我国煤炭开采和燃烧过程中的硫污染 对土壤环境的影响

性氢、 铝浓度增加 , 而代换性钙、 镁浓度减低。

模拟酸雨试验表明 , 土壤酸化首先是 由表土层 的酸化开始的 , 然后逐渐向土和底层土发展 , 并与酸 雨 浓度、 数 量及持续时间成正相关 [4]。在 酸雨淋溶 量较小 (<1000mm) ,="" ph="" 值较高="" (="">3. 5) 时 , 对土壤酸 化 影 响 较 小 , 甚 至 无 影 响 ; 当 酸 雨 淋 溶 加 大 (> 2000mm) , pH 值较小 (<3. 5)="" 时="" ,="" 不仅耕层土壤酸化="" 呈度随降雨酸度增大而加剧="" ,="" 亚表土也开始酸化。="" 2.="">

酸雨及酸性矿井水可使土壤的物理化学性质发 生变化 , 由于土壤在发生酸化的过程中 , 在垂直方向 上具有阶段性 , 使得土壤中的 营养元素在迁移过程 中也具有阶段性。在土壤发生酸化的初期阶 段 , 表 层土壤中的营养元素大量淋失并向底层迁移 , 由于 超过土壤胶体所需的吸附而沉积下来 , 随着土壤酸 化的不断深入 , 暂时沉积下来的元素发生再迁移 , 最 后被淋溶出土壤圈。

土壤在酸雨 的长期 淋溶和 酸性 矿井 水的 影响 下 , 还会导致土壤中的碳酸盐类矿物、 碳酸盐类矿物 的分解 , 从而使 K +、 Na +、 Ca 2+、 Mg 2+转入淋溶液。 在酸雨和酸性矿井水的侵蚀 下 , 土壤 发生风化 作用 , 土壤中 Mg 、 Ca 的风化释放速率随土壤 pH 值的 降低而加快 , 总释放量也随 pH 值的降低而增大。由 此可以看出土壤酸化导致盐基离子的淋失 , 并且随 着酸雨 pH 值的下降 , 主要盐基离子如 Ca 2+、 Mg 2+淋 失的量增加迅速 , 造成植 物营养元素特 别是 K 、 Na 、 Ca 、 Mg 等的淋失。因此在酸雨和酸性矿井水的长期 影响下 , 土壤中的阳离子交换 量和盐基饱和度被降 低 , 导致土壤肥力下降和植物营养不良 (见表 2) 。 表 2模拟酸雨处理后 A 层土壤养分的变化 [5]

Tab. 2Variati on of nutrient ele ments i n a layer treated wi th

simulated acid rai n %

酸雨 pH 值 样点

交换性盐基离子淋失率

K +Na +Ca 2+Mg 2+

有效氮

损失率

有效磷 损失率

3. 00

4. 00

5. 00 金华 171. 253. 874. 943. 94. 262. 2临安 145. 2147. 253. 731. 563. 074. 5金华 125. 147. 948. 933. 57. 168. 8临安 117. 3131. 531. 516. 250. 145. 0金华 101. 835. 226. 623. 69. 1269. 6临安 82. 911723. 511. 242. 661. 5

注 :淋失离子的总量 /交换性离子总量 (淋溶前 ) 。

2. 4Al 3+活化

酸雨和酸性矿井水可以使土壤中的有毒有害元 , 3+ 环境变化最重要的影响之一。土壤酸化溶出的活性 铝主要是指对生物体有较大毒性的无机单聚体铝 , 如 Al 3+、 Al(OH) 2+和 Al(OH) +2等 [6]。因为土壤中的 固相铝盐的溶解度随着土壤酸度的增加而增大 , 所 以酸雨和酸性 矿井水 能够促 进土 壤中活 性铝的 释 放 , 并且土壤中 Al 释放量取决于酸雨和酸性矿井水 的 pH 值 , 随 pH 值的降低而增大。在我国酸雨频繁 地区以及煤炭大规模开采地区 , 强酸性的酸性物质 不断进入到土壤中 , 导致土壤酸化 , 土壤 pH 值迅速 降低 , 土壤中羟基铝的浓度迅速升高 , 土壤渗出液中 的铝浓度也随之迅速升高。 Al 释放量还受土壤组成 和理化特性的影响 , 碱性土壤缓冲能力强 , Al 释放量 较低 ; 酸性土壤缓冲能力弱 , Al 释放量较高。当土壤 中的 Al 3+增多到一定程度后 , 就对植物根系 造成伤 害并最终导致植物枯死。而且 Al 3+能够通过与土壤 胶体的结合从土壤的负电荷点上置换盐基性离子 , 使它们进入土壤溶液而淋失。

2. 5土壤微生物总量减少、 活性降低

土壤微生物在 物质转化中起着主 导作用 , 并对 土壤肥力、 森林生态系统功能有 着很深的影响。它 们与土壤环境中 可交换性 Ca 2+、 Mg 2+、 Ca 2+/Al3+成 正比 , 而与 Al 3+成反比。在酸雨和酸性矿井 水的影 响下 , 土壤中微生物总量明显减少 , 尤其是产生色素 的细菌、 芽孢杆菌等参与土壤氮素转化和循环的微 生物减少 , 使硝化作用和固氮作用强度减弱 , 在一定 程度上破坏了土壤中氮素的转化与平衡。酸雨和酸 性矿井水还可以使土壤中微生物的活性降低 , 因为 土壤在酸化过程中有机酸大量损失 , 减弱了对吸附 态酶的保护作用 , 而且土壤受酸性物质侵蚀后 , 土壤 水解氮的含量也显著下降 , 使得微生物增殖的营养 条件遭到恶化。

酸雨能够增强 磷酸酶的活性 , 一些含磷的 有机 化合物在磷酸酶的作用下 , 可以被分解成相应的基 质和磷酸 , 但是在酸性土壤中 , 这些磷酸很容易被淋 洗和流失掉。酸雨能够增强纤维素 分解的作用 , 在 它们的长期影响下 , 有可能导致土壤中碳氮比的失 衡 , 使土壤中有效氮供应不足 , 造成土壤肥力下降。 酸雨可以延缓土壤中某些基质的氧化和还原进程 , 并减少土壤中单醣的形式 , 由此影响土壤中有机质 的分解和再合成。

2. 6重金属活化

模拟酸雨的土柱淋洗实验表明 , 土壤 pH 值与重 (。

36新 疆 环 境 保 护 第 23卷

也就是说 , 土壤中的 Fe 、 Cu 、 Zn 、 Pb 等有毒重金属的 溶解度随着土壤 pH 值的降低而升高 , 尤其是 pH 值 在 3. 5以下的酸雨进入土壤后 , 金属离子淋溶的增加 非常迅速。土壤中淋溶出来的重金属在土壤表层沉 淀和积累下来 , 对植物的生长造成不良影响。

表 3酸雨淋洗下土壤 pH 值 (X) 与重金属含量 (Y) 的回归方程 [7] Tab. 3The regres sion equation be tween pH of the soil leached by acid rai n and the content of the heavy me tals

重金属元素 回归方程 相关系数 (r)

Fe Y=0. 52+0. 38X 0. 7802**

Cu Y=7. 26+0. 78X 0. 5387*

Zn Y=0. 18+0. 07X 0. 7599**

Pb Y=5. 78+0. 94X 0. 5837*

注 :*P<0. 05;=""><0.>

2. 7补充土壤中的硫

硫是植物生长所必需的营养 元素之一 , 但在有 些地区 , 通过各种途径硫的流失比较严重 , 如径流水 或下渗水带 走 , 作 物收获等 造成土壤 中硫的缺 乏。 酸雨的降落会为这种土壤提供易被植物吸收利用的 可溶性硫酸根离子 , 促进植物生物量的生产。梁永 超等 [8]通过盆栽试验方法研究表明 :短期内 (2个月 ) 喷施酸雨可使土壤 pH 有所下降 , 但对小麦生长无显 著不良影响 , 反而因酸雨中含有 N 、 S 、 K 等营养元素 , 可起到一定的促进生长作用。

2. 8对有机质和团粒结构的影响

土壤中的有机质和粘土矿物对土壤的理化性质 有很大的决定作用 , 可以影响 土壤的阳离子交换性 能、 吸收性能 , 以及缓冲作用。在酸雨的影响 下 , 土 壤中的有机质含量有所下降 , 并且随着土壤的 pH 值 降低 , 有机质含 量的损失就越多。土壤团 粒结构是 由大团粒相互粘合形成的 , 而 大团粒是由小团粒相 互粘合而成 , 土壤酸化后容易 变粘就是由于小团粒 数量增多造成的。许化成通过对土壤酸化模拟试验 表明 [9]:酸化后 , 赤黄壤的团粒 结构受到破坏 , 土壤 的物理化学性质发生显著的变化 , 遇水易分散 , 失水 易凝聚 , 并在土壤表面形成一层硬壳。

2. 9抑制植物生长

酸雨及矿山 酸性水 可直接 影响 植物 的生 长发 育 , 酸雨在落地前对植物的叶片有损害 , 破坏植物叶 面的蜡质 , 淋洗掉叶片上的养分 , 破坏植物的呼吸及 代谢等生理功能 , 导致叶片坏死 ; 酸雨降落到地面上 , 部产生破坏。而且 , 酸雨 及矿山酸性水能够降 低植 物抗病能力 , 诱发病原菌对植物的影响 , 甚至影响植 物的光合作用。

3煤炭开采和燃烧过程中的硫污染的控制对策

3. 1煤炭开采过程中形成的硫污染的控制对策 酸性矿井水中含有煤炭在开采过程中因氧化而 形成的大量硫酸盐和金属 , 对于酸性矿井水的处理 方法是一个建立在酸碱中和理论上的。通过多种多 样的往矿井水中加石灰的方法来达到除去硫酸盐的 目的 , 例如石灰乳井下注入中和法 , 升流膨胀中和过 滤法等。另外 , 还可用生物法处理 , 往矿井水中加入 硫酸盐还原菌 和硫化 物氧化 菌将 硫酸转 换成硫 化 氢 , 并将剩余的硫化氢氧化成元素硫。此外 , 还可以 在酸性矿井水的形成过程中采取一定的预防措施 , 如定期对排出的矿井水进行水质监测 , 封闭废旧矿 井和采矿区 , 拦截地表水 , 减少矿井水的入渗补给量 等 , 以达到更理想的效果。

3. 2煤炭燃烧过程中形成的硫污染的控制对策 煤炭燃烧过程中形成的硫污染物主要是 SO 2, 因 此在煤炭燃烧过程中主要是控制 SO 2的人为排放量。 1) 改变燃料构成 , 推广使用天然气及优质煤 ; 继续发 展集中供热 ; 大力推广节能、 脱 硫及高效除尘措施 , 提高锅炉效率。

2) 建立合理的工业布局。对一些污染严重的企业应 适当分散 , 选择有利于扩散、 稀释的气象条件地区。 3) 完善大气硫污染控制法规 , 从总量上削减 SO 2排 放量 , 总量控制是减少硫的干、 湿沉降的关键。 4) 对已经酸化的土壤通过添加一定的土壤改良剂 , 如碳酸钠、 石灰石等化学品来中和土壤中的酸 , 以达 到土壤改良的目的。

5) 绿化植物 , 特别是种植吸收 SO 2等有害气体能力 较强的植物 ; 并提高植物对酸雨的抗性 , 推广抗酸雨 和抗 SO 2的优质植物品种 , 维护土壤生态系统趋向良 性循环。

在我国由于煤 炭的广泛使用 , 造成我国的 空气 污染以煤烟型为主 , 主要污染物为 SO 2和烟尘 , 并由 此产生了严重的酸雨问题及其它的环境问题 , 煤炭 的大规模开采也造成了酸性矿井水的大量排放 , 在 农田及其它方面造成了很大的危害。所以在我国非 常有必要减少空气中硫的污染物的排放和改善酸性 ,

37

第 2期 郝庆菊等 :我国煤炭开采和燃烧过程中的硫污染 对土壤环境的影响

大 好 处。但 是在制 定措施 时有必 要综 合考虑 局地 的、 地区性的和全球的效应 , 即制定控制措施时应保 证对人类、 材料 和自然环境的危害效应最小 化。如 果不使用综合的方法 , 那么产 生的负效应将会是很 大的。

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作者简介 :郝庆菊 (1976-) , 女 , 硕士 研究生 。 主要从 事土壤 环境 污染方面的研究 。

#经验交流 #

发展集中供热是削减大气污染的一条重要途径

) ) ) 哈密地区环境监理经验谈

我国北方城市冬季的大气污染 , 主要是煤烟型污染 , 冬季分散的采暖锅炉是主要污染源 , 许多中小型城市 尚未能实行集中供暖。欲改善大气环境质量就必须加大环保执法力度 , 采取强有力的措施 , 拆除能耗高、 污染 严重的采暖锅炉 , 积极推行集中供暖。

哈密市是一座老城市 , 一进入冬季 , 市区许多单位和部门仍延用传统的分散供暖方式。前几年未能实施集 中供热时 , 各单位负责各单位的供暖 , 一个单位一座锅炉房 , 一楼一炉的情况十分普遍 , 一些单位修建楼房为要 符合城市建设要求。

近几年哈密市修建的安居工程 , 象丽园小区、 阿牙小区、 胜利小区都实行了连片集中供热 , 对控制污染都起 到了积极的促进作用。哈密市现有采暖锅炉房 258座 , 供热锅炉 471台 , 总容量 762. 3MW 。其中卧式锅炉 233台 , 立式锅炉 238台 ; 2. 8MW 以上的锅炉 138台 ; 0. 7~1. 4MW 的锅炉 95台 ; 0. 7MW 以下的锅炉及常压锅 238台 , 分别占 30%、 20%、 50%, 一半以上无任何消烟除尘设施 , 烟尘直接排入大气 , 这些锅炉容量小 , 热效率低 , 供 热效果差 , 能耗大 , 烟囱高度相对偏低 , 距国家规定的标准差距很大 , 市区大气污染严重 , 对人民群众的身体健 康造成直接影响 , 也阻碍和制约当地经济发展。

1999年 , 地区环境监测站对市区的部分采暖锅炉进行了监督性监测 , 抽查了 145台锅炉的烟尘排放浓度 , 有 75台的烟尘排放浓度超过了国家规定的排放标准 , 超标率为 52%, 最高的超标达 24倍。这些超标锅炉大部 分都是安装时间太久 , 依然在使用淘汰的牛角旋风除尘器 , 这些除尘器破损严重 , 根本起不到 (下转第 45页 ) 38新 疆 环 境 保 护 第 23卷

范文二：燃烧碘量法测定硫精矿中的有效硫

S e r i a l N o . 494J u n e . 2010

现　代　矿　业

M O R D E NM I N I N G

总第494期

2010年6月第6期

燃烧碘量法测定硫精矿中的有效硫

黄　元

(中钢集团马鞍山矿山研究院有限公司)

　　摘　要:探讨了燃烧碘量法测定硫精矿中有效硫含量时, 影响二氧化硫转化率的因素。并以干

燥空气作载气, 在一定条件下, 用碘酸钾容量法测定硫精矿中的有效硫含量。方法简便, 快速, 准确性高, 重现性好。该方法测定值与重量法测定值比较, 结果一致。

关键词:燃烧碘量法; 硫精矿; 有效硫中图分类号:O 659. 2　　文献标识码:B 　　文章编号:1674-6082(2010) 06-0109-02

1　引　言

硫精矿中的硫大致以三种形式存在:硫酸盐中

的硫、硫化物中的硫和少量单质硫。测定有效硫, 即测定硫精矿中硫化物和单质硫的含硫量, 是评价硫精矿的重要指标之一。目前, 硫精矿中有效硫含量的测定多采用重量法和燃烧中和法。重量法流程长, 操作复杂; 燃烧中和法中标准溶液不能基准配制

[1]

漏气后开始测定。

将80m L 盐酸溶液, 1m L 碘化钾, 1m L 淀粉溶液

注入吸收器内, 通入经干燥净化的压缩空气, 用碘酸钾标准溶液滴定至吸收液呈淡蓝色。将称有硫精矿样品的瓷舟推入燃烧炉高温处, 控制适宜的气体流速, 用碘酸钾标准溶液滴定, 使溶液上层始终保持蓝色。待吸收液变色速度变慢后, 加大气流速度, 继续通气5m i n 左右, 使吸收液呈稳定蓝色为终点, 记录消耗碘酸钾标准溶液体积(V ) 。有效硫含量:S (%)=(V /m) ×0. 001×100, 式中, V 为滴定试料溶液所消耗的碘酸钾标准溶液体积, m L ; m 为试料量, g 。3　结果与讨论3. 1　载气的选择

燃烧碘量法通常选用的载气为氮气和氧气。本次实验分别以氮气、氧气、压缩空气为载气, 按照上述实验法测定硫精矿中有效硫的含量。结果见表1。

表1　载气的选择

样品Z B K 325硫精矿Z B K 326硫精矿

载气种类氮气氧气压缩空气氮气氧气压缩空气

测定值重量法测定值/%/%39. 0239. 3239. 2517. 5617. 8517. 68

17. 8039. 30

差值

/%

备注

。笔者通过条件试验, 探讨了燃烧碘量法测定

硫精矿中有效硫含量, 影响二氧化硫转化率的因[2]素。2　实验部分2. 1　主要仪器

S F -130型管式燃烧炉(马鞍山江南电炉厂) ; 瓷管(规格23m m×27m m×600m m ) ; 瓷舟(长88m m , 预先在1000℃灼烧1h , 冷却后使用) ; 空气压缩机。2. 2　实验试剂

碘酸钾标准溶液(0. 01042m o l /L) :准确称取2. 2300g 碘酸钾, 在105～110℃烘2h 并置于干燥器中, 冷至室温溶于水中, 移入1000m L 容量瓶, 用水稀释至刻度, 混匀。盐酸溶液(水、酸比66∶1) ; 碘化钾(浓度3%); 淀粉溶液(浓度2%):称取2g 淀粉, 置于200m L 烧杯中, 加10m L 水使其成悬浮液, 加入50m L 沸水, 搅拌, 再加入30m L 饱和硼酸, 4～5滴盐酸(浓) , 冷却, 稀释至100m L , 混匀, 待沉淀后取上层清液使用。2. 3　试验方法

称取0. 1000g 硫精矿样品, 均匀置于瓷舟中, 将燃烧炉升温至850℃恒温, 通空气检查, 确信装置不

-0. 28有拖尾现象+0. 02无拖尾现象-0. 05有拖尾现象-0. 24无拖尾现象+0. 05无拖尾现象-0. 12有拖尾现象

　　由表1可以看出, 当使用氮气做为载气时, 实验

结果偏低。用氧气和压缩空气作为载气时, 结果较为满意。选择经干燥净化后的压缩空气作为载气。3. 2　载气流量的影响

载气流量对提高S O 2转化率相当关键。流速过小, 样品不易完全燃烧, 造成拖尾现象, 甚至使吸收

　　黄　元, 助理工程师, 职业卫生评价师, 243004安徽省马鞍山市。

总第494期　　　　　　　　　　　　　　　现代矿业　　　　　　　　　　　　2010年6月第6期器内的溶液发生倒吸。流速过大, 放出大量的S O 2, 其熔渣易生成气泡, 降低硫的转化率。而且在滴定时少量的碘和S O 2也有逃逸的可能。

按上述实验方法, 以干燥净化后的压缩空气作为载气, 调节载气流量进行实验, 结果见表2。

表2　载气流量的影响

样品

载气流量测定值重量法测定值

/(m L /mi n ) /%/%

100200

Z B K 325

硫精矿

3005007001000

39. 0539. 0239. 2539. 3539. 3638. 95

39. 30

差值

/%

备注

化硫的角度来看, 试料量愈少愈好。但称样量太少, 会引起较大的称量误差。本次实验以上述优化条件为基础, 改变试料进行实验。

由表3可知, 当试料用料小于0. 0500g 或大于0. 2000g 时, 测得值偏低。本次实验选择试料用量为0. 1000g 左右。3. 6　样品分析

在以上优化条件下, 对硫精矿样品进行分析, 结果见表4。

表4　样品分析

样品Z B K 325硫精矿Z B K 326硫精矿Z B K 327硫精矿Z B K 328硫精矿

单次测定值

39. 2239. 2539. 17

17. 9217. 7317. 8529. 4229. 5829. 3735. 2735. 0234. 98

35. 09

0. 45

35. 10

29. 46

0. 37

29. 55

17. 83

0. 54

17. 80

39. 21

0. 10

39. 30

平均值

R S D

-0. 25有拖尾现象-0. 28有拖尾现象-0. 05无拖尾现象+0. 05无拖尾现象

+0. 06无拖尾现象-0. 35无拖尾现象

(%)

重量法测定值

　　由表2可知, 当载气流量在300～700m L /mi n

时, 结果较为满意。故选择载气流量为300～700m L /mi n 。

3. 3　吸收液酸度及用量的影响

实验证明, 淀粉在弱酸性溶液中最为灵敏, 若溶液酸度大于1m o l /L时, 淀粉易水解而成糊状, 遇碘显红色; 若溶液的酸度p H>9, 淀粉遇碘不显色。本次实验选择吸收液酸度p H=0. 75左右, 淀粉遇碘单质呈淡蓝色。

当吸收液的体积大于80m L 时, S O 2完全吸收, 故本次实验选择吸收液的体积为80m L , p H=0. 75。3. 4　预热时间的影响

由于硫精矿中含硫量很高, 预热时间不能过久。否则, S O O 2易变成S 3而不能很快被碘酸钾滴定, 降低S O 2的转化率, 故实验不预热。3. 5　试料用量的影响(见表3)

表3　试料用量的影响

样品Z B K 325硫精矿

试料用量

/g0. 04900. 10020. 2018

Z B K 326

硫精矿

0. 04960. 10110. 2009

测定值

/%39. 1839. 2539. 0217. 5817. 8517. 62

17. 8039. 30重量法测定值

/%

差值/%-0. 12-0. 05-0. 28-0. 22+0. 05-0. 18

　　从表4可以看出, 碘酸钾容量法测定值与重量法测定值很接近, 因此, 该法可作为硫精矿中有效硫的测定。

4　结　论

实验证明, 采用干燥空气作载气, 在上述优化条件下, 用碘酸钾容量法测定硫精矿中的有效硫含量, 其单次测定值平行较好, 与重量法测定值比较, 获得了一致的结果。

参　考　文　献:

[1]　李　敏. 燃烧碘量法测定硫铁矿中含硫量[J ].矿业快报,

2003, 4(4) :16～17

[2]　周玉珍, 张秀仁, 刘淑萍. 提高硫燃烧中S O 2生成率和回收率

的方法[J ]. 化学工程师, 2005, 9:52. 54.

(收稿日期2010-02-23)

　　由于硫精矿中硫含量很高。从吸收液吸收二氧(上接第67页)

参　考　文　献:

[1]　刘　波, 韩彦辉. F L A C 原理、实例与应用指南[M].北京:人民

交通出版社, 2005.

[2]　刘　波, 韩彦辉. F L A C 实例分析教程[M].北京:人民交通出

版社, 2005.

[3]　赵尚毅, 郑颖人, 张玉芳. 极限分析有限元法讲座Ⅱ———有限

元强度折减法中边坡失稳的判据探讨[J ]. 岩石力学与工程学报, 2005, 26(2) :332～336.

[4]　刘立鹏, 陈　奇, 张　彬. 基于F L A C 强度折减理论的边坡稳定

性研究[J ]. 岩土工程技术, 2008, 22(1) :6～10.

[5]　于润沧. 采矿工程师手册[M].北京:冶金工业出版社, 2009.

(收稿日期2010-03-08)

范文三：硫的燃烧

硫在氧气中燃烧的改进实验

绿色化学是可持续发展的需要，是现代化学的新发展和重要特点。化学实验绿色化是社会发展的需要，是学生身心健康发展的需要，是进行环境教育的需要，也是了解现代化学发展和趋势的需要。

中学化学教学过程中，无论是演示实验还是学生实验，常常是有毒的物质参加反应，若处理不当，对环境会造成污染。针对这一问题，而引导学生积极思维，进行创新，对实险进行绿色化设计。

例如，硫在氧气中燃烧的实验，由于生成的SO 2是有毒气体，所以在进行实验的时候就要充分考虑其污染性，所以我对此实验作了以下改进，并且将在这个实验中模拟酸雨的危害。该实验集几个实验于一体，既验证了氧气的性质和酸雨的成因及危害，又消除了实验中SO 2对空气的污染。具体操作如下：

【一】实验原理

【二】实验用品

盛满氧气的集气瓶，橡皮塞，燃烧匙，酒精灯，浅黄色的硫粉，锌粒，大理石，树叶。

【三】实验步骤

1. 把一个小燃烧匙的柄固定在橡皮塞上，在集满氧气的集气瓶里倒入少量的水，放入一粒锌、一小块大理石和一片树叶。

2. 用角匙取少量浅黄色的硫粉，放入燃烧匙中。

3. 点燃酒精灯，加热燃烧匙中的硫粉，硫粉先融化，后起火燃烧，发出微弱的淡蓝色火焰。

4. 把盛有燃着硫的燃烧匙伸入盛有氧气的集气瓶中，塞上橡皮塞，燃烧匙中立刻发出明亮的蓝紫色火焰。

5. 待硫熄灭后振荡，一会儿，就可以看见锌和大理石表明有少量气泡冒出，树叶发黄。

【四】问题讨论

根据实验结果出现的现象，举例说明SO 2对人类的生产生活具有什么危害？

（SO 2能够造成酸雨危害，不仅会腐蚀建筑物，还会腐蚀树木，使森林遭到破坏。）

范文四：燃烧中和法测定硫精矿中的硫_曹文丽

2014年 第3期 2014年3月 化学工程与装备

Chemical Engineering & Equipment

187

燃烧中和法测定硫精矿中的硫

曹文丽

（山东黄金矿业股份有限公司新城金矿，山东 莱州 261438）

摘 要：采用燃烧中和法准确测定硫精矿中硫，探讨了称样量，助熔剂氧化铜、氧气流量和时间、吸收液用量和颜色的选择、硫标准样品对硫分析结果的影响。对硫精矿样品进行精密度实验，相对标准偏差RSD 在0.24%～0.44%，硫的测定结果与重量法结果一致。该方法具有精密度高、准确度好、简单、快速的优点。方法可以用于硫精矿中质量分数为20%～50%的测定。 关键词：燃烧中和法；硫精矿；硫 引言

硫精矿是金矿石通过精选、氰化后的副产品，是一种重要的化工原料，主要用作生产硫酸。在硫的分析方法中，主

[1][2][3]

要有燃烧碘量法、高频红外吸收法、库仑滴定法。在[4]

生产中，我们一般采用燃烧中和法测定硫精矿中硫含量。

0.1000克矿样置于已经灼烧过的瓷舟内，覆盖0.2克氧化铜助熔剂，移取100mL 过氧化氢吸收液，置于吸收瓶中，加入20mL 甲基红乙醇溶液，再加入6毫升次甲基蓝水溶液，冲气调至刚好为亮绿色，将装有矿样的瓷舟推入瓷管温度最高处，密封预热30秒，通入氧气，使吸收瓶中有连续气泡发生，迅速滴入氢氧化钠标准溶液，当吸收液由紫色变为亮绿色时，记录下消耗氢氧化钠标准溶液的量。重复上述步骤，连续测定3个硫标样，用来计算标准溶液的滴定度，从而可求出试样的含量。 1.3 计算

S(%)=VT/m

式中：V—消耗标准溶液的毫升数（mL）； T—氢氧化钠对硫标样的滴定度（g/mL）； m—称样重量（g）。 2 结果与讨论

2.1 称样量对结果的影响

由于我矿硫精矿中硫的质量分数在20%~50%，若称样量太少，样品代表性不好，分析结果的误差大；称样量过多，样品燃烧不充分，使结果偏低。实验选择称样量为0.0300g，0.0600g，0.0800g，0.1000g，0.1200g进行实验。结果表明随着称样量的增加，硫测定的精密度也增加，但助熔剂的加入量也要增加，否则样品溶解不完全，硫的释放会出现拖尾现象。当称样量在0.1000g 时，样品燃烧既充分，又不会出现硫释放的拖尾现象。因此实验选择0.1000g 称样量。 2.2 助熔剂氧化铜用量对结果的影响

在测定硫含量时需加入一定助熔剂，一方面可降低试样的熔点，使样品易于熔融；另一方面助熔剂在加热过程中，有氧化放热作用，有助于试样中硫转化成二氧化硫并释放。

该方法虽然简单快速，但影响因素多，测定精密度不太理想，因此，我们采用硫标准样品，进行标定标准溶液以抵消其误差，分析数据稳定，具有良好的准确度与重现性。根据试样放入炉中时炉温的不同；该方法又分为低温进试样和高温进试样两种，但两种方法各有利弊，我们通过实验，在原有方法的基础上，采用在试样表面均匀覆盖一薄层氧化铜助熔剂后高温进料的方法，取得了满意的结果。改进后的方法，准确度高、速度快，从而大大提高了工作效率。 1 实验部分 1.1 主要仪器与试剂

真空泵（10升/分）；洗气瓶：内装有浓硫酸；洗气塔：下部装有硅胶，上部装钠石灰间隔一层玻璃棉；管式电炉；铂—铑电极；瓷管；瓷舟（使用前在1000-1100℃灼烧1小时，烧过的瓷舟置于干燥器中）；球形管：内装玻璃棉，用于过滤气流中夹带的氧化物粉末；导气管；圆形玻璃吸收器；滴定管。

过氧化氢吸收液：取30%过氧化氢25毫升，用水稀释到600毫升；0.1%甲基红乙醇溶液；0.1%次甲基蓝水溶液；氧化铜粉末；0.5%氢氧化钠标准溶液；硫标样。 1.2 实验方法

测定前调整电压，逐渐增加电流，徐徐升温，待炉温升500-700℃时增高电压110伏，电流12安培，使炉温升1250-1300℃，通入空气流，检查仪器装置是否漏气，称取

188 曹文丽：燃烧中和法测定硫精矿中的硫

助熔剂种类很多，用锡粒做助熔剂，粉尘多，而且样品

收基本完全。

2.4 吸收液用量和颜色选择对结果的影响

当吸收液量大于80mL 时，二氧化硫吸收完全，确定吸收液量为100mL。吸收液滴定终点与预置色泽要一致，以亮绿色为宜；如前后色泽程度不一样，将引起结果偏高或偏低。 2.5 硫标准样品对结果的影响

由于用燃烧法测定硫含量时，硫不能全部转化为二氧化硫，其转化率和试验条件有关，所以不能按标准溶液浓度直接用理论值计算样品中硫的含量，用硫标准样品在与测定试样相同条件下求出硫的滴定度，再计算试样的含硫量。所以我们采用硫标准样品进行标定氢氧化钠标准溶液，以抵消其误差，提高了准确度和精密度。 2.6 精密度实验

利用本方法对硫精矿进行平行测定（n=6），测定结果见表1，两个样品的测定相对标准偏差均小于0.50%，表明方法的精密度高，结果令人满意。

迸溅，而用氧化铜作助熔剂覆盖在试料上，粉尘少，样品不出现迸溅，减少了二氧化硫在瓷管及管路中吸附和滞留现象，所以我们采用氧化铜作助熔剂，助熔作用强，可降低试样熔点，使试样易于燃烧完全。助熔剂加入量的多少直接影响到试样的熔融情况和硫的释放程度，过少会影响试样的熔融率，过多使硫的释放出现拖尾现象。

称取四份0.1000g 试样，分别加入0.1g，0.2g，0.3g，0.4g 氧化铜，结果发现，当氧化铜达到0.2g，样品燃烧完全，并且可得到平滑而无气泡的试样熔块，释放曲线为单峰，不拖尾。因此实验选择氧化铜的用量为0.2g。 2.3 氧气流量和时间对结果的影响

氧气流量增大，试样在燃烧过程中产生大量的粉尘，造成通气阻力增大。操作困难，控制气体流速以保持连续气泡为宜。

实验发现，氧气流量控制在2.0 L/min，时间2min，吸

表1 精密度实验

编号 1 2

2.7 方法对照

将6个样品本方法测定结果与重量法测定结果对照，见表2，结果表明，本方法与重量法分析结果基本一致。测定的绝对误差均在±0.30%之间，能够满足生产质量控制需要。

表2 方法对照实验

编号 1 2 3 4 5 6 3 结论

（1）由实验可得，本方法测定硫精矿中的硫的最佳条件：称样量为0.1000g；助熔剂氧化铜的用量为0.2g；氧气

本法/% 29.50 25.40 35.45 35.90 42.30 41.20

重量法/% 29.80 25.10 35.70 36.00 42.00 41.00

误差/% -0.30 0.30 -0.25 -0.10 0.30 0.20

[1] 李敏. 燃烧碘量法测定硫铁矿中含硫量[J]. 矿业快报,

2003, 406(4): 16-17.

[2] 王宝玲. 高频红外吸收法快速测定硫精矿中高含量硫

[J]. 冶金分析, 2013, 33(8): 52-54.

[3] 宋英, 董栓路, 王小云. 库仑滴定法测定煤中全硫的

效果与体会[J]. 水泥, 2011(1): 56-57.

[4] 孙淑媛, 孙龄高, 殷奇西, 等. 矿石及有色金属分析

手册[M]. 北京: 冶金工业出版社, 2011: 90-102. 流量控制在2.0 L/min，时间2min；吸收液用量为100mL，吸收液滴定终点与预置色泽要一致，以亮绿色为宜；采用硫标准样品进行标定氢氧化钠标准溶液，以抵消其误差，

（2）经方法改进的燃烧中和法测定硫精矿中的硫，具有操作简单，易于掌握，分析费用低等优点，准确度高和精密度高，因此该方法在实际检测中具有较强的推广价值。

参考文献

25.12 31.52

25.26 31.45

单次测定结果/% 25.03 31.59

25.3431.65

25.18 31.64

25.25 31.56

平均值/(%) 25.20 31.57

相对标准偏差/%

0.44 0.24

范文五：硫在氧气中的燃烧.doc

硫在氧气中的燃烧

澧县小渡口中学 王林

实验地位与作用:

《硫在氧气中的燃烧》是第二单元课题2中的一个演示实验，通过该实验及其它几个实验，使学生认识到:

1、燃烧是可燃物与氧气发生的化学反应。

2、燃烧在纯氧比在空气中进行得更加旺盛更加剧烈。

3、氧气的化学性质比较活泼。

书中实验不足之处:

1、原实验中硫在燃烧匙内燃烧。在取用药品时，若用量大则污染大，浪费药

品且不便于实验后燃烧匙的清洗;若用量少则火焰被燃烧匙挡住，不便台下

学生观察。

2、集气瓶内空气中氧气含量少，不便硫充分燃烧。

3、原实验中用水吸收二氧化硫效果不太好，是否被充分吸收也不便于观察。

4、该反应未在封闭体系中进行排放出来的气体会污染环境。

实验改进创新之处:

1、用自制的钢丝球代替燃烧匙。这样增大了硫与空气中氧气的接触面积，使其充分燃烧，便于观察火焰颜色。

2、改用燃烧瓶代替集气瓶装空气。

3、使硫在封闭的体系中燃烧。

4、用滴有酚酞的红色的浓氢氧化钠溶液代替水。这样可以从颜色的变化来观察二氧化硫是否被充分吸收。

实验用品:

燃烧瓶一个，装有氧气的集气瓶一个，分别配有铁丝和小气球的橡皮塞两个，

钢丝球，剪刀，表面皿，坩埚钳，酒精灯，烧杯，硫粉，酚酞试液，浓的氢氧化钠溶液。

实验装置对比图:

改进前的装置图 改进后的装置图

实验具体步骤:

1、用剪刀剪取两个较小的钢丝球，在酒精灯上微热后放入盛有硫粉的表面皿中，让其粘取少量硫粉。

2、取大约20毫升的浓氢氧化钠溶液将其倒入集气瓶中，并滴入几滴酚酞试液。 3、用橡皮塞上的铁丝钩住小球，将其点燃，分别放入集气瓶和燃烧瓶中并塞紧瓶塞。

4、认真观察实验现象，并充分震荡瓶内液体，使其充分反应。 5、打开燃烧瓶的瓶塞，闻其中气体的气味(用手轻轻在瓶口扇动，使极少量的气体飘进鼻孔)。然后向其中加入10毫升浓氢氧化钠溶液并滴入酚酞试液，充分震荡。

实验优点:

改进后的实验，现象明显而直观，体现了绿色化学的要求，减少了污染，也有利于激发学生学习化学的兴趣。

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